PAULO ROBERTO RIBEIRO ROCHA
SORÇÃO, DESSORÇÃO, LIXIVIAÇÃO E MEIA-VIDA DO DIURON EM QUATRO LATOSSOLOS BRASILEIROS
Tese apresentada à Universidade Federal de Viçosa, como parte das exigências do Programa de Pós-Graduação em Fitotecnia, para obtenção do título de Doctor Scientiae.
VIÇOSA
ii Aos meus pais, Paulo e Ana Lúcia, e aos
meus irmãos, Edmundo, Carlos e Maria Rosa.
iii AGRADECIMENTOS
À Universidade Federal de Viçosa, em especial ao Departamento de Fitotecnia, pela oportunidade de realização deste curso.
Ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq), pela concessão da bolsa de estudos.
Ao professor Antonio Alberto da Silva, pela orientação segura, pelos ensinamentos e paciência.
Aos professores Maria Eliana Lopes Ribeiro de Queiroz e Paulo Roberto Cecon, pelos conselhos, pelas críticas e sugestões apresentadas neste trabalho.
Aos professores Francisco Affonso Ferreira, Leandra de Oliveira Cruz da Silva e Tocio Sediyama, e ao doutor Evander Alves Ferreira, pelas críticas e sugestões apresentadas neste trabalho.
Ao técnico Luís Henrique Lopes de Freitas do Laboratório de Herbicidas pelo apoio e sugestões na intalação e condução dos experimentos.
Ao Leonardo D’Antonino pelo apoio.
Aos meus pais, Paulo e Ana Lúcia, que sem eles não seria possível estar aqui dedicando estas palavras e pelo incentivo constante.
Aos meus irmãos, Edmundo, Carlos e Maria Rosa, pelo apoio e pela amizade e a toda minha família.
À Karine pelo apoio e carinho.
A todos os amigos e colegas do Laboratório de Herbicidas, pela amizade, pela disponibilidade, e pelos aconselhamentos, os quais contribuíram diretamente no desenvolvimento deste trabalho.
iv BIOGRAFIA
PAULO ROBERTO RIBEIRO ROCHA, filho de Paulo Almeida Rocha e Ana Lúcia Ribeiro Rocha, nasceu em 18 de maio de 1982, no município de São João do Paraíso, Minas Gerais.
Em dezembro de 1999, formou-se Técnico em Agropecuária pela Escola Agrotécnica Federal de Salinas, Salinas - MG.
Em maio de 2006, graduou-se em Agronomia pela Universidade Federal de Viçosa, Viçosa-MG.
v ÍNDICE
RESUMO...vii
ABSTRACT...ix
1. INTRODUÇÃO GERAL...1
1.1 LITERATURA CITADA...4
2. SORÇÃO E DESSORÇÃO DO DIURON EM QUATRO LATOSSOLOS BRASILEIROS...7
2.1 RESUMO...7
2.2 ABSTRACT...8
2.3 INTRODUÇÃO...9
2.4 MATERIAL E MÉTODOS...10
2.5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ...13
2.6 LITERATURA CITADA ...19
3. POTENCIAL DE LIXIVIAÇÃO DO DIURON EM QUATRO LATOSSOLOS BRASILEIROS...22
3.1 RESUMO...22
3.2 ABSTRACT...23
3.3 INTRODUÇÃO...24
3.4 MATERIAL E MÉTODOS...25
3.5 RESULTADOS E DISCUSSÃO...28
vi
4. MEIA-VIDA DO DIURON EM SOLOS COM DIFERENTES
CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS...45
4.1 RESUMO...45
4.2 ABSTRACT...46
4.3 INTRODUÇÃO...47
4.4 MATERIAL E MÉTODOS...48
4.5 RESULTADOS E DISCUSSÃO...50
4.6 LITERATURA CITADA...56
vii RESUMO
ROCHA, Paulo Roberto Ribeiro, D.Sc., Universidade Federal de Viçosa, dezembro de 2011. Sorção, dessorção, lixiviação e meia-vida do diuron em quatro latossolos brasileiros. Orientador: Antonio Alberto da Silva. Coorientadores: Maria Eliana Lopes Ribeiro de Queiroz e Paulo Roberto Cecon.
viii aplicação. A intoxicação e a matéria seca das plântulas indicadoras foram avaliadas aos 21 dias após emergência. Os solos com maiores teores de matéria orgânica, LVA e LVAh, apresentaram maiores coeficientes de sorção. O processo de dessorção do diuron foi inverso ao de sorção. A movimentação descendente do diuron foi maior no LV, solo que apresentou textura arenosa e o menor teor de matéria orgânica. A elevação do pH aumentou a concentração do herbicida nas camadas superficiais do solo evidenciando maior sorção. O bioensaio foi eficiente em detectar a presença do diuron, até mesmo em camadas mais profundas dos solos LVA pH 5,9, LV pH 5,0, LV pH 6,2 e LA pH 6,3, onde o herbicida se encontrava em baixas concentrações. Os valores de meia-vida estimados do diuron foram de 40, 46, 89, 90 e 91 dias para o LV pH 6,2, LA pH 6,3, LV pH 5,0, LVA pH 5,9 e LVA pH 5,0, respectivamente. A sorção, dessorção, lixiviação e meia-vida do diuron são influenciadas pelas características físicas e químicas dos solos. Maiores teores de matéria orgânica nos solos favorecem a sorção e a persistência (meia-vida) e desfavorecem a lixiviação e a dessorção do diuron. Aplicações do diuron em solos arenosos com baixo teor de matéria orgânica representam alto risco ambiental, principalmente em solos com lençol freático mais rasos.
ix ABSTRACT
ROCHA, Paulo Roberto Ribeiro, D.Sc., Universidade Federal de Viçosa, december of 2011. Sorption, desorption, leaching and half-life of diuron in four Brazilian latosols. Adviser: Antonio Alberto da Silva. Co-advisers: Maria Eliana Lopes Ribeiro de Queiroz and Paulo Roberto Cecon.
1 1. INTRODUÇÃO GERAL
Os agrotóxicos são ferramentas usados nos sistemas de produção agrícola essenciais para a redução das perdas causadas por pragas, doenças e plantas daninhas. O uso generalizado e, às vezes, abusivo desses compostos, tem gerado grandes preocupações não apenas com a sua eficiência agronômica, mas também quanto aos seus resíduos nos produtos colhidos e principalmente no meio ambiente. Dentre as classes dos agrotóxicos os herbicidas se destacam, pois estes representam mais de 40% do mercado (Sindag, 2011).
O diuron (N-(3,4-dichlorophenyl)-N, N-dimethylurea) (Figura 1) é um dos herbicidas de grande uso no Brasil. Este apresenta amplo espectro de ação, é registrado para o controle de mono e dicotiledôneas, aplicado em pré e pós-emergência inicial das plantas daninhas. É registrado para as culturas do abacaxi, algodão, café, cana-de-açúcar e citros. Pertence ao grupo químico das uréias substituídas, apresenta baixa solubilidade em água 42 mg L-1 a 25 ºC, pKa igual a zero e Kow de 589 e Koc médio de 480 mL g-1 (Rodrigues & Almeida, 2011). A maioria dos herbicidas derivados desse grupo químico apresenta elevada persistência no ambiente (Hager & Nordby, 2004).
Figura 1. Fórmula estrutural do diuron
2 águas superficiais e subterrâneas. Em monitoramento de um aquífero na Inglaterra, Lapworth & Gooddy (2006) encontraram em mais de 90% das amostras analisadas a presença deste herbicida e de seus metabólitos.
No Brasil, resíduos de herbicidas também tem sido encontrados em águas subterrâneas. A presença de tebuthiuron em poços semi-artesiano em área de recarga do aqüífero guarani em Ribeirão Preto-SP, foi relatada por Gomes et al., (2001). Em outro trabalho, Armas et al., (2007) confirmaram a presença de outros herbicidas de grande uso na cultura da cana-de-açúcar (ametryne, atrazine, simazine, hexazinone, glyphosate e clomazone) nas águas do rio Corumbataí, localizado no estado de São Paulo. Esses fatos comprovam a necessidade urgente de estudos da dinâmica dos herbicidas no ambiente e da avaliação de risco desses compostos em condições tropicais.
Os herbicidas, principalmente aqueles de elevado período residual, podem causar sérios impactos ambientais, desequilibrando ecossistemas edáficos e aquáticos, além de exercer efeitos diretos e indiretos no crescimento e desenvolvimento das plantas cultivadas (Das et al., 2003).
Após a aplicação dos pesticidas, grande parte do produto aplicado não atinge o alvo de interesse (Law, 2001), e acabam por alcançar direta ou indiretamente o solo (Mancuso et al., 2011). Nos solos, a dissipação desses compostos é influenciada pelas características da molécula, dos solos e pelas interações solo-herbicida (Wauchope et. al., 2002). A persistência dos herbicidas nos solos influencia o controle das plantas daninhas, a injúria para as culturas em sucessão e o risco de contaminação ambiental (Ferri & Vidal, 2003).
A sorção, a mobilidade e a persistência de pesticidas em solo são importantes parâmetros que podem ser utilizados para avaliar o potencial risco de contaminação das águas superficiais e subterrâneas (Silva et al., 2010).
A sorção de pesticidas pelo solo representa um dos principais fatores que influenciam a sua movimentação no perfil do solo, sendo que, em geral, quanto menor o grau de sorção maior é o potencial de lixiviação do composto (Koskinen & Harper, 1990; Ahmad & Rahman, 2009).
3 dependência está relacionada às propriedades físico-químicas dos compostos, sua interação com o solo, condições climáticas, vegetação e cobertura, propriedades físicas, químicas e biológicas do solo e manejo da área (Kudsk & Streibig, 2003; Hager & Nordby, 2004).
Os mecanismos de sorção de herbicidas nos solos são complexos por se tratarem de moléculas orgânicas de estruturas químicas diversas. Entre os mecanismos envolvidos têm-se ligações de hidrogênio, forças de van der Walls, forças eletrostáticas, ligações covalentes e interações hidrofóbicas (Wauchope et. al., 2002). Estes mecanismos podem atuar concomitantemente na sorção de uma mesma molécula. O diuron é uma molécula não-iônica, o que lhe confere características hidrofóbicas havendo assim relação positiva entre teores de carbono orgânico no solo e a sorção deste herbicida como é relatada por vários autores (Gonzáles-Pradas et al., 1998; Ferri et al., 2005; Liu et al., 2010).
Nas condições de clima tropical, os solos apresentam elevado grau de intemperismo, onde na mineralogia da fração argila predominam minerais silicatados do tipo 1:1 e óxidos de ferro e alumínio. O complexo de troca catiônica desses solos é dependente do pH e dos teores de matéria orgânica dos mesmos (Fontes et al., 2001). Há poucas informações sobre comportamento dos herbicidas nestas condições.
4 1.1 LITERATURA CITADA
AHMAD, R. & RAHMAN, A. Sorption characteristics of atrazine and imazethapyr in soils of New Zealand: importance of independently determined sorption data. Journal Agricultural and Food Chemistry, v. 57, n. 22, p. 10866-10875, 2009.
ARMAS, E. D.; MONTEIRO, R. T. R.; ANTUNES, P. M.; SANTOS, M. A. P. F.; CAMARGO, P. B.; ABAKERLI, R. B. Diagnóstico espaço-temporal da ocorrência de herbicidas nas águas superficiais e sedimentos do rio Corumbataí e principais afluentes.Química Nova, v.30, n. 5, p.1119-1127, 2007.
BACIGALUPO, M. A.; MERONI, G. Quantitative determination of diuron in ground and surface water by time-resolved fluoroimmunoassay: seasonal variations of diuron, carbofuran, and paraquat in an agricultural area. Journal Agricultural and Food Chemistry, v. 55, n. 10, p. 3823-3828, 2007.
DAS, A. C.; DEBNATH, A.; MUKHERJEE, D. Effect of the herbicides oxadiazon and oxyfluorfen on phosphates solubilizing microorganisms and their persistence in rice fields. Chemosphere, v.53, n. 3, p.217-221, 2003.
FERRI, M. V. W.; VIDAL, R. A. Persistência do herbicida acetochlor em função de sistemas de preparo e cobertura com palha. Ciência Rural, Santa Maria, v.33, n.3, p.399-404, 2003.
FERRI, M. V. W.; GOMES, J.; DICK, D. P.; SOUZA, R. F.; VIDAL, R. A. Sorção do herbicida acetochlor em amostras de solo, ácidos húmicos e huminas de argissolo submetido à semeadura direta e ao preparo convencional. Revista Brasileira de Ciências do Solo, v. 29, n. 5, p.705-714, 2005.
FONTES, M. P. F.; CAMARGO, O. A.; SPOSITO, G. Eletroquímica das partículas coloidais e sua relação com a mineralogia de solos altamente intemperizados. Scientia Agricola, v.58, n.3, p.627-646, 2001.
5 GONZÁLEZ-PRADAS, E.; VILLAFRANCA-SÁNCHEZ, M.; FERNÁNDEZ-PÉREZ, M.; SOCIÁS-VICIANA, M.; UREÑA-AMATE, M. D. Sorption and leaching of diuron on natural and peat-amended calcareous soil from spain. Water Research, v. 32, n. 9, p. 2814-2820, 1998.
GOODDY, D.C.; BLOOMFIELD, J. P.; CHILTON, P.J, JOHNSON AC, WILLIAMS RJ. Assessing herbicide concentrations in the saturated and unsaturated zone of a Chalk aquifer in Southern England. Ground Water, v. 39, n. 2, p.262-271, 2001.
HAGER, A. & NORDBY, D. Herbicide persistence and how to test for residues in soils. In: Bissonnette. S. Illinois agricultural pest management handbook. University of Illinois extension, p.323-326, 2004.
KOSKINEN, W.C.; HARPER, S.S. The retention process: mechanisms. In: CHENG, H.H. (Ed.) Pesticide in the soil environment: processes, impacts, and modeling. Madison: Soil Science Society of America, 1990, p.51-78.
KUDSK, P.; STREIBIG, J. C. Herbicides – a two edged sword. Weed Research, v. 43, n. 2, p. 90-102, 2003.
LAPWORTH, D. J.; GOODDY, D. C.; Source and persistence of pesticides in a semi-confined chalk aquifer of southeast England. Environmental Pollution, v. 144, n. 3, p. 1031-1044, 2006.
LAW, S. E. Agricultural electrostatic spray application: a review of significant research and development during de 20th century. Journal Electrostatics, v. 51/52, n. 1, p. 25-42, 2001.
LIU, Y.; XU, Z.; WU, X; GUI, W.; ZHU, G. Adsorption and desorption behavior of herbicide diuron on various Chinese cultivated soils. Journal of Hazardous Materials, v. 178, n.1-3, p.462–468, 2010.
MANCUSO, M. A. C.; NEGRISOLI, E.; PERIM, L. Efeito residual de herbicidas no solo (“Carryover”). Revista Brasileira de Herbicidas, v.10, n.2, p.151-164, 2011.
6 SILVA, F. A.; LOURENCETTI, C.; DORES, E. F. G. C. Influência da temperatura, umidade e profundidade do solo na persistência do diurom e sulfato de endossulfam em um solo tropical. Química Nova, v. 33, n. 7, p. 1457-1463, 2010.
SINDAG – Sindicato Nacional da Indústria de Produtos para Defesa
Agrícola. Disponível em: <http://www.sindag.com.br/conexao/anteriores/conexao_n22.pdf>, acesso em 03
de maio de 2011.
TANABE, A.; MITOBE, H.; KAWATA, K.; YASUHARA, A.; SHIBAMOTO, T. Seasonal and special studies on pesticides residues in surface waters of the Shinano river in Japan. Journal of Agricultural and Food Chemistry, v. 49, n.8, p. 3847-3852, 2001.
7 2. SORÇÃO E DESSORÇÃO DO DIURON EM QUATRO
LATOSSOLOS BRASILEIROS
Sorption and desorption of diuron in four Brazilian latosols.
2.1 RESUMO
O conhecimento do processo de sorção de herbicidas nos solos é uma das condições para se fazer recomendações seguras do ponto de vista técnico e ambiental desses compostos. Neste trabalho avaliou-se a sorção e dessorção do diuron em Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA), Latossolo Vermelho-Amarelo húmico (LVAh), Latossolo Vermelho (LV) e Latossolo Amarelo (LA), com diferentes valores de pH. Na avaliação da sorção e dessorção utilizou-se o método “Batch Equilibrium” em condições controladas de laboratório, que consistiu na utilização de 10,0 mL de solução com concentrações crescentes (0,5; 1; 2; 4; 8; 15 mg L-1) do diuron, preparadas em CaCl2 0,01 mol L-1. Estas soluções foram
adicionadas a amostras de 2,00 g de solo, permanecendo sob agitação rotatória por 12 h. Após centrifugação e filtração, a concentração do diuron no sobrenadante foi determinada por cromatografia líquida de alta eficiência. A dessorção foi avaliada utilizando as amostras contidas nos tubos, após os ensaios de sorção, que continham dose inicial de 8 mg L-1 de herbicida. A isoterma de Freundlich ajustou-se adequadamente para descrever a sorção do diuron, como indicado pelos coeficientes de determinação das equações que foi de 0,99, para todos os solos estudados. A sorção do diuron está diretamente relacionada aos teores de matéria orgânica, visto que solos com maiores teores de matéria orgânica, LVA e LVAh, apresentaram maiores coeficientes de sorção. O aumento do pH dos solos eleva a sorção do diuron, de forma mais evidente no LV, sendo este o solo que apresentou o menor teor de matéria orgânica. O processo de dessorção do diuron foi inverso ao da sorção, pois solos com menor sorção apresentaram as maiores percentagens de dessorção.
8 2.2 ABSTRACT
The knowledge of herbicides sorption in soils is one of the conditions to make reliable recommendations of these compounds from the standpoint of technical and environmental. In this work, the sorption and desorption of diuron in Red-Yellow Latosol (LVA), Red Latosol (LV), and Yellow Latosol (LA), with different pH values, were evaluated. The "Batch Equilibrium" method was used to evaluate the sorption and desorption in controlled laboratory conditions. It has consisted in the use of 10.0 mL of solution with increasing concentrations (0.5, 1, 2, 4, 8, 15 mg L-1) of diuron, prepared in CaCl2 0.01 mol L-1. These solutions were
added in 2.00 g of soil sample, remaining rotary agitation for 12 h. After centrifugation and filtration, the concentration of diuron in the supernatant was determined by high performance liquid chromatography. The desorption was evaluated using samples contained in tubes after the sorption tests, which contained an initial concentration of 8 mg L-1 of the herbicide. The Freundlich isotherm was adjusted appropriately to describe the sorption of diuron, as indicated by coefficients of determination of equations which was 0.99 for all soils. The sorption of diuron is directly related to organic matter content, whereas soils with higher organic matter content, LVA and LVAh, showed higher sorption coefficients. The pH increase in soil increases the diuron sorption. It’s more evident in LV, which is the soil that has the lowest organic matter content. The desorption process was the inverse of the diuron sorption because soils with lower sorption had the highest percentages of desorption.
9 2.3 INTRODUÇÃO
A utilização dos agrotóxicos na agricultura é de fundamental importância para conseguir obter elevadas produtividades, no entanto, o uso incorreto desses compostos sintéticos representa riscos de contaminação ao meio ambiente. Dentre os agrotóxicos, os herbicidas são os mais utilizados (Sindag, 2011), e também os mais freqüentemente encontrados em águas superficiais e subsuperficias (Bacigalupo & Meroni, 2007; Lapworth & Gooddy, 2006).
A interação solo-herbicida afeta a disponibilidade do produto na solução do solo e é governada pelos processos de retenção destes compostos. Os processos de sorção de herbicidas no solo influenciam a sua absorção pelas raízes das plantas e também os seus processos de dissipação, tais como: degradação biológica, volatilização, lixiviação e transporte por erosão hídrica (Herwig et al., 2001).
A absorção dos herbicidas pelas plantas, a eficácia no controle das plantas daninhas e a movimentação no solo dependem, em grande parte, do equilíbrio entre os processos de sorção e dessorção. Os solos apresentam uma grande variabilidade nas características física, química e biológica e é esperado que a natureza e a intensidade dos processos de sorção também sejam distintas. Nas condições tropicais, onde os solos são bastante intemperizados, estes são pobres em nutrientes, além de apresentarem baixa capacidade de retenção, a qual é dependente do pH e do teor de matéria orgânica do solo (Fontes et al., 2001).
A sorção de herbicidas é muito influenciada pela matéria orgânica presente nos solos (Dick et al., 2010; Inoue et al., 2010). A matéria orgânica apresenta uma constituição bastante variada, sendo essa dividida em substâncias humificadas e não-humificadas. A parte humificada é composta por ácidos húmicos, ácidos fúlvicos e humina, os quais representam a fração mais ativa na sorção de pesticidas (Farenhorst, 2006).
10 permanece em sua forma molecular na solução do solo. Todavia, herbicidas não-iônicos podem ser polares e, em função desta condição, podem ser afetados pelo pH e serem adsorvidos aos complexos argilominerais e ao material orgânico do solo (Silva et al., 2007).
Considerando que existem poucos estudos sobre comportamento de herbicidas em solos tropicais e que os resultados dessas pesquisas serão de grande importância para se fazer recomendações seguras do ponto de vista técnico e ambiental, neste trabalho foi avaliado o comportamento sortivo e dessortivo do diuron em quatro latossolos, com diferentes valores de pH.
2.4 MATERIAL E MÉTODOS
Os experimentos foram conduzidos no Laboratório de Herbicida no Solo da Universidade Federal de Viçosa. Utilizaram-se quatro latossolos de diferentes localidades: Latossolo Amarelo (LA) do município de Sooretama - ES; Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA) e Latossolo Vermelho-Amarelo húmico (LVAh) do município de Viçosa - MG e Latossolo Vermelho (LV) do município de Três Marias - MG. As amostras dos solos foram coletadas na profundidade de 0 a 20 cm. Para cada solo foram feitas curvas de neutralização de acidez com CaCO3,
11 Tabela 1. Resultados das análises químicas das amostras dos latossolos antes e depois da correção do pH
pH P K Ca2+ Mg2+ Al3+ H+Al (t) V M MO
Solos
H2O -mg dm
-3
-- ---cmolc dm-3 --- ---%--- dag kg-1
LVA 5,0 3,5 50 0,8 0,3 0,8 8,91 2,18 13 37 3,7
LVA 5,9 3,5 50 3,5 0,3 0 8,25 3,83 32 0 3,7
LVAh 4,8 2,0 46 0,6 0,7 1,4 10,73 2,82 12 50 4,3
LVAh 5,8 2,0 46 4,0 0,7 0,0 6,77 4,61 41 0 4,3
LV 5,0 0,8 14 0,2 0,0 0,4 3,30 0,64 7 63 0,8
LV 6,2 0,8 14 1,1 0,0 0,0 1,48 1,16 44 0 0,8
LA 6,3 9,6 110 2,9 1,0 0,0 1,32 4,18 76 0 2,2
Análises realizadas no Laboratório de Análises de Solo Viçosa, segundo a metodologia da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária – EMBRAPA (1997); (t) = capacidade de troca catiônica efetiva; V = saturação por bases; m = Saturação por Al+3; MO = matéria orgânica.
Tabela 2. Resultados das análises físicas e classificação textural das amostras dos latossolos
A. Grossa A. Fina Silte Argila Solos --- dag kg-1
--- Classe Textural
LVA 15 12 4 69 Muito Argiloso
LVAh 23 13 5 59 Muito Argiloso
LV 36 36 1 27 Franco Argilo Arenoso
LA 60 19 1 20 Franco Arenoso
A determinação do tempo necessário para o equilíbrio da sorção, a avaliação da sorção e dessorção do diuron nos solos foram realizadas de acordo com as recomendações da OECD (2000).
Para determinação do tempo de equilíbrio da sorção, solução contendo 10 mg L-1, obtida a partir de uma solução estoque de 1.000 mg L-1 de diuron (grau técnico), foi preparada em solução de CaCl2 0,01 mol L-1. Em seguida 10,0 mL da
solução de CaCl2, contendo diuron, foram adicionados em tubos de polipropileno,
os quais continham 2,00 g de solo. Os tubos contendo solução e solo devidamente vedados, foram colocados sob agitação por diferentes tempos (0; 1,0; 2,0; 4,0; 8,0; 12; 16; 20; 24 e 30 horas) na temperatura de 27 ± 2 °C. Após agitação, as amostras foram centrifugadas a 2.260 g, por sete minutos. Parte do sobrenadante foi filtrada em filtro Milipore com membrana PTFE de 0,45 μm, para posterior análise por cromatográfia líquida de alta eficiência (CLAE). Considerou-se como tempo de equilíbrio aquele a partir do qual a concentração da solução analisada permaneceu constante.
12 do herbicida em CaCl2 0,01 mol L-1. Adicionaram-se 10,0 mL dessas soluções em
tubos de polipropileno contendo 2,00 g de solo. Em seguida, esses tubos foram colocados sob agitação à temperatura de 27 ± 2 °C pelo tempo de equilíbrio, determinado anteriormente (12 h). Após agitação, as amostras foram centrifugadas a 2.260 g, por sete minutos. O sobrenadante foi retirado e filtrado em filtro Milipore de 0,45 μm, para posterior análise cromatográfica.
Os ensaios de dessorção foram realizados adicionando-se o mesmo volume de solução de CaCl2 0,01 mol L-1, isenta de herbicida, aos tubos que continham 8
mg L-1 de diuron, antes do ensaio de sorção. Esses tubos foram submetidos à nova agitação pelo mesmo tempo e temperatura em que foram realizados os ensaios de sorção. Após agitação, as amostras foram centrifugadas a 2.260 g, por sete minutos. O sobrenadante foi totalmente retirado, sendo parte filtrada em filtro Milipore de 0,45 μm, para posterior análise cromatográfica. O procedimento de dessorção foi repetido por três vezes consecutivas (12, 24 e 36 h).
Na determinação quantitativa do diuron foi realizada em um sistema de cromatografia líquida de alta eficiência, modelo Shimadzu LC 20AT, detector UV-Vis (Shimadzu SPD 20A), coluna de aço inox (Shimadzu VP- ODS Shim-pack 150 mm x 4,6 mm d. i.). As condições cromatográficas para a análise foram fase móvel composta por água e acetonitrila na proporção 50:50 (v/v); fluxo de 1,2 mL min-1; volume de injeção de 20 µL; comprimento de onda de 254 nm.O tempo de retenção do diuron nessas condições foi de aproximadamente 7 minutos. A quantificação foi realizada por meio da comparação das áreas obtidas nos cromatogramas para cada ensaio pelo método de calibração externa. A identificação, pelo tempo de retenção, utilizando um padrão analítico do diuron. A curva analítica do diuron em CaCl2 0,01 mol L-1 foi construída a partir das
concentrações de 0,125 à 100 mg L-1.
13 O cálculo da quantidade do diuron dessorvido foi realizada pela diferença entre a concentração do herbicida no solo antes das etapas de dessorção e a concentração na solução analisada após cada intervalo avaliado. Posteriormente, calculou-se a percentagem total de dessorção para cada intervalo de tempo (12, 24 e 36 horas).
As análises foram realizadas em triplicata, e os dados, submetidos à análise de regressão para interpretação dos resultados, os coeficientes das equações testados pelo teste t a 5% de significância.
2.5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
A curva analítica do diuron em CaCl2 0,01 mol L-1 (Figura 1) apresenta
bom ajuste, visto que possui alto coeficiente de determinação.
Concentração do diuron (mg L-1)
0 20 40 60 80 100
Áre
a
0,0 2,0e+6 4,0e+6 6,0e+6 8,0e+6 1,0e+7 1,2e+7 1,4e+7
1,00 r 5x 115157,611 7055,5947
-Yˆ= + 2=
Figura 1. Curva analítica do diuron em CaCl2 0,01 mol L-1, obtida na
cromatografia líquida de alta eficiência.
14 (2010), que atribuíram essa cinética de sorção do diuron ao fato de que no início há um grande número de sítios de sorção disponíveis no solo e na fase seguinte, os sítios superficiais vagos são difíceis de serem ocupados devido às forças de repulsão entre as moléculas do soluto na fase sólida e as moléculas em solução.
O tempo de equilíbrio foi atingido dentro de quatro horas para LVA e LVAh, independente do pH dos mesmos. No LA o tempo foi de cinco horas, e para o LV este foi influenciado pelo pH. No pH 5,0 o tempo de equilíbrio foi de três horas e quanto o pH deste solo foi elevado a 6,2, observou-se o valor de sete horas. Para os estudos de sorção foi selecionado o tempo 12 horas para todos os solos, pois a partir deste não se observou variação nas curvas de sorção do herbicida (Figura 2).
Tempo (h)
0 1 2 4 8 12 16 20 24 30
Cs (
m
g
kg
-1 )
0 5 10 15 20 25 30 35
5,0 pH LV
6,2 pH LV
6,3 pH LA
4,8 pH LVAh
5,8 pH LVAh
5,0 pH LVA
5,9 pH LVA
Figura 2. Estimativas das curvas de cinética de sorção para o diuron em diferentes solos: LVA (pH 5,9) Ŷ = 30,7819(1-exp(-1,5356x) R2 = 0,99; LVA (pH 5,0) Ŷ = 30,1771(1-exp-1,5673x) R2 = 0,98; LVAh (pH 4,8) Ŷ = 29,5826(1-exp(1,8950x) R2 = 0,96; LVAh (pH 5,8) Ŷ = 29,7298(1-exp(-1,7679x) R2 = 0,98; LA (pH 6,3) Ŷ = 23,2998(1-exp(-1,2276x) R2=0,95; LV (pH 5,00) Ŷ = 15,4024(1-exp(-0,9325x) R2 = 0,96; LV (pH 6,2) Ŷ = 10,9071(1-exp(-1,3240x) R2 = 0,89, em função do tempo em horas.
15 o parâmetro 1/n da equação, que determina a intensidade da sorção, ser menor que um (Giles et al., 1960). A taxa de sorção nos solos decresce com o aumento da concentração do diuron no solo, pois há diminuição da disponibilidade dos sítios de sorção dos mesmos. Os resultados encontrados estão de acordo com outros estudos, que demonstraram a adequação da equação de Freundlich para descrever a sorção do diuron nos solos (YU et al., 2006; Chaplain et al., 2008).
Ce (mg L-1)
0 2 4 6 8 10 12 14
Cs ( m g k g -1) 0 10 20 30 40 50 0,99 R 14,3670Ce Cs 5,0 pH LVA 0,99 R 15,2666Ce Cs 5,9 pH LVA 2 0,7830 2 0,7648 = = = =
Ce (mg L-1)
0 2 4 6 8 10 12 14
Cs (m g kg -1) 0 10 20 30 40 50 0,99 R 13,4317Ce Cs 4,8 pH LVAh 0,99 R 14,1270Ce Cs 5,8 pH LVAh 2 0,8113 2 0,8255 = = = =
Ce (mg L-1)
0 2 4 6 8 10 12 14
Cs (m g k g -1) 0 10 20 30 40 50 0,99 R 1,7958Ce Cs 5,0 pH LV 0,99 R 3,8512Ce Cs 6,2 pH LV 2 0,8303 2 0,7215 = == =
Ce (mg L-1)
0 2 4 6 8 10 12 14
Cs ( m g k g -1) 0 10 20 30 40 50 0,99 R 7,1364Ce Cs 6,3 pH
LA = 0,7858 2=
Figura 3. Estimativas das isotermas de sorção nos solos: A - Latossolo Vermelho Amarelo (LVA), B - Latossolo Vermelho Amarelo húmico (LVAh), C - Latossolo Vermelho (LV), D - Latossolo Amarelo (LA).
Tabela 3. Estimativas dos coeficientes de sorção (Kf e 1/n) e coeficientes de determinação (R2) das isotermas de sorção do diuron nos solos
Solos Coeficientes LVA
pH 5,0 LVA pH 5,9 LVAh pH 4,8 LVAh pH 5,8 LV pH 5,0 LV pH 6,2 LA pH 6,3
Kf 14,367 15,2666 13,4317 14,127 1,7958 3,8512 7,1364
1/n 0,7830 0,7648 0,8113 0,8255 0,7215 0,8303 0,7858
R2 0,99 0,99 0,99 0,99 0,99 0,99 0,99
LA - Latossolo Amarelo, LVAh - Latossolo Vermelho Amarelo húmico, LVA - Latossolo Vermelho Amarelo e LV - Latossolo Vermelho.
B
16 Os valores de Kf variaram de 1,79 a 15,26 (Figura 3 e Tabela 3). O LVA e LVAh apresentaram os maiores valores para os coeficientes de sorção do diuron, pois esses apresentaram os maiores teores de matéria orgânica entre os solos estudados, favorecendo assim o processo de sorção. Estes resultados corroboram com os de Boeira & Souza (2004) que avaliaram a sorção do diuron em solos com textura contrastante e observaram que a sorção do herbicida foi bem menor no Neossolo Quartzarênico quanto comparado ao Latossolo Vermelho e atribuíram o fato de maior sorção no latossolo por esse apresentar teores mais elevados de carbono orgânico.
A elevação do pH em solos com maior capacidade de sorção (LVA e LVAh), praticamente não influenciou o Kf do diuron, pois estes solos apresentaram teores altos de argila e matéria orgânica e conseqüentemente há uma maior poder tampão. Entretanto, no LV, que apresentou os menores teores de matéria orgânica e argila, a elevação do pH contribuiu para o aumento na sorção do herbicida, pois em pH 5,0 o Kf foi de 1,79 e com a elevação do pH para 6,2, o Kf foi de 3,85 praticamente dobrando este parâmetro. O LA apresentou o teor intermediário de matéria orgânica entre os solos avaliados e consequentemente o Kf do herbicida neste solo foi de 7,13, ficando entre os Latossolos Vermelho Amarelo e o Latossolo Vermelho (Tabela 3).
O diuron é uma molécula não-iônica o que lhe confere características hidrofóbicas e justifica os maiores valores de Kf no solo com o teor mais elevado de matéria orgânica. A relação positiva entre teores de carbono orgânico e sorção de herbicidas é relatada por vários autores (Archangelo et al., 2005; Liu et al., 2010). Na fração orgânica do solo há diferenças na capacidade de sorção entre seus constituintes. Ferri et al., (2005) isolaram a fração humina e os ácidos fúlvicos de um Argissolo Vermelho, e observaram que a fração humina apresentou coeficiente de sorção dez vezes maior do que os ácidos húmicos para acetochlor que, assim como o diuron, é um herbicida não-iônico.
17 A percentagem de dessorção do diuron foi inversa ao coeficiente de sorção (Kf), visto que solos que apresentaram os maiores Kf, tiveram as menores taxas de dessorção seguindo a sequência decrescente de dessorção, LV pH 5,0>LV pH 6,2>LA pH 6,3>LVA pH 5,0>LVA pH 5,9>LVAh pH 4,8>LVAh pH 5,8 (Figura 4). A dessorção dos herbicidas é muito importante, pois determina a taxa de liberação e o potencial de mobilidade destes compostos nos solos. Os herbicidas com uma menor taxa de dessorção podem ter maior risco para as culturas em sucessão (Liu et al., 2010).
Tempo (h)
12 24 36
D es so rç ão (%) 0 10 20 30 40 50 0,99 r 0,2928x 1,1130 Yˆ 5,0 pH LVA 0,99 r 0,2585x 1,2564 Yˆ 5,9 pH LVA 2 2 = + = + = = Tempo (h)
12 24 36
De ss o rçã o ( % ) 0 10 20 30 40 50 0,99 r 0,3393x 1,0089 Yˆ 4,8 pH LVAh 0,99 r 0,3134x 1,3294 Yˆ 5,8 pH LVAh 2 2 = + = + = = Tempo (h)
12 24 36
D es sor ção ( % ) 0 10 20 30 40 50 0,99 r 0,8286x 3,6270 Yˆ 6,2 pH LV 0,99 r 1,2040x 6,7027 Yˆ 5,0 pH LV 2 2 = + = + = = Tempo (h)
12 24 36
D esso rç ão ( % ) 0 10 20 30 40 50 0,99 r 0,5484x 1,9631 Yˆ 6,3 pH
LA = + 2=
Figura 4. Percentagem de dessorção do diuron nos solos: A - Latossolo Vermelho Amarelo (LVA), B - Latossolo Vermelho Amarelo húmico (LVAh), C - Latossolo Vermelho (LV), D - Latossolo Amarelo (LA) ao longo do tempo.
O LV apresentou uma elevada dessorção a 36 horas, de 50% para o LV pH 5,0 e 30 % no pH 6,2. Esta alta taxa neste solo pode ser explicada pelos baixos teores de matéria orgânica e argila, pois nestas condições a interação entre herbicida e solo, pode ter sido constituída de interações fracas, como forças de van der Waals, o que favoreceu maior dessorção do diuron. No LVA e LVAh, solos com elevados teores de matéria orgânica e argila, a dessorção do herbicida foi baixa, menor que 10%. Essas taxas distintas de dessorção entre os solos
A
B
18 significam que os mecanismos atuantes nos processos sortivos são diferentes para cada solo. É importante que seja considerado o fenômeno denominado histerese que é a liberação pelo solo de apenas parte das moléculas anteriormente sorvidas, havendo assim resistência à dessorção distinta entre os solos.
O diuron apresenta persistência no solo, que varia de 30 a 365 dias (Giacomazzi & Cochet, 2004). Em solos como o LV, que apresentou elevada dessorção, associada à maior persistência, o diuron pode ser carregado pelo fluxo de água do solo, podendo representar um risco de contaminação das águas subsuperficias. A movimentação do diuron no perfil do solo foi também observada por Dores et al., (2009) em um Latossolo Amarelo. Estes autores detectaram a presença deste herbicida à profundidade de 50 cm em baixas concentrações, 0,08% da dose aplicada. Entretanto observaram que as maiores perdas do diuron foram via escoamento superficial, em torno de 14% do herbicida aplicado inicialmente. O que representa um risco de contaminação de águas superficiais por este composto.
19 2.6 LITERATURA CITADA
ARCHANGELO, E. R.; PRATES, H. T.; FERREIRA, F.A.; KARAM, D.; FERREIRA, L. R.; CARDOSO, A. A. Sorção, dessorção e potencial de lixiviação de atrazine em solos brasileiros. Revista Brasileira de Milho e Sorgo, v.4, n.1, p.14-27, 2005.
BACIGALUPO, M. A.; MERONI, G. Quantitative determination of diuron in ground and surface water by time-resolved fluoroimmunoassay: seasonal variations of diuron, carbofuran, and paraquat in an agricultural area. Journal Agricultural and Food Chemistry, v. 55, n. 10, p. 3823-3828, 2007.
BOEIRA, R. C. & SOUZA, M. D. Sorção de diuron em solos com diferentes texturas. Circular Técnica 9, Embrapa Meio Ambiente, 5p. 2004.
CHAPLAIN, V.; BRAULT, A.; TESSIER, D.; DE´ FOSSEZ, P. Soil hydrophobicity: a contribution of diuron sorption experiments. European Journal of Soil Science, v. 59, n. 6, p.1202-1208, 2008.
DICK, D. P.; MARTINAZZO, R.; KNICKER, H.; ALMEIDA, P. S. G. Matéria orgânica em quatro tipos de solos brasileiros: composição química e sorção de atrazina. Química Nova, v. 33, n. 1, 14-19, 2010.
DORES, E. F. G. C.; SPADOTTO, C. A.; WEBER, O. L. S.; CARBO, L. VECCHIATO, A. B.; PINTO, A. A. Environmental behaviour of metolachlor and diuron in a tropical soil in the central region of Brazil. Water Air Soil Pollut, v. 197, n. 1-4, p. 175-183, 2009
EMBRAPA. Centro Nacional de Pesquisa de Solos (Rio de Janeiro, RJ). Manual de métodos de análise de solos. 2.ed. Rio de Janeiro, 1997. 212p.
FARENHORST, A. Importance of soil organic matter fractions in soil-landscape and regional assessments of pesticide sorption and leaching in soil. Soil Science Society American Journal, v.70, n., p. 1005-1012, 2006.
20 argissolo submetido à semeadura direta e ao preparo convencional. Revista Brasileira de Ciências do Solo, v. 29, n. 5, p.705-714, 2005.
FONTES, M. P. F.; CAMARGO, O. A.; SPOSITO, G. Eletroquímica das partículas coloidais e sua relação com a mineralogia de solos altamente intemperizados. Scientia Agricola, v.58, n.3, p.627-646, 2001.
GIACOMAZZI S, COCHET N. Environmental impact of diuron transformation: a review. Chemosphere, v. 56, n. 11, p. 1021- 1032, 2004.
GILES, C. H., MAC EVAN, T., NAKHWA, S. N., SMITH, D.A. A system of classification of solution adsorption isotherms. Journal of the Chemical Society. v. 111, p. 3973-3993, 1960.
GONZÁLEZ-PRADAS, E.; VILLAFRANCA-SÁNCHEZ, M.; FERNÁNDEZ-PÉREZ, M.; SOCIÁS-VICIANA, M.; UREÑA-AMATE, M. D. Sorption and leaching of diuron on natural and peat-amended calcareous soil from spain. Water Research, v. 32, n. 9, p. 2814-2820, 1998.
HERWIG, U.; KLUMPP, E.; NARRES, H.D. & MILAN, S.J. Physicochemical interactions between atrazine and clay minerals. Applied Clay Science., v. 18, n. 5-6, p. 201-222, 2001.
INOUE, M. H.; SANTANA, D. C.; OLIVEIRA JR., R. S.; CLEMENTE, R. A.; DALLACORT, R.; POSSAMAI, A. C. S.; SANTANA, C. T. C.; PEREIRA, K. M. Potencial de lixiviação de herbicidas utilizados na cultura do algodão em colunas de solo. Planta Daninha, v. 28, n. 4, p. 825-833, 2010.
LAPWORTH, D. J.; GOODDY, D. C.; Source and persistence of pesticides in a semi-confined chalk aquifer of southeast England. Environmental Pollution, v. 144, n. 3, p. 1031-1044, 2006.
LIU, Y.; XU, Z.; WU, X; GUI, W.; ZHU, G. Adsorption and desorption behavior of herbicide diuron on various Chinese cultivated soils. Journal of Hazardous Materials, v. 178, n. 1-3, p.462-468, 2010.
21 RODRIGUES, B. N.; ALMEIDA, F. S. Guia de herbicidas. 6.ed. Londrina, PR, 2011. 697 p.
SILVA, A. A.; VIVIAN, R.; OLIVEIRA, Jr. R. S. Herbicidas: Comportamento no solo. In: SILVA, A. A.; SILVA, J. F. Tópicos em Manejo de Plantas Daninhas, Ed. UFV.,Viçosa, MG, 2007, 367p.
SINDAG – Sindicato Nacional da Indústria de Produtos para Defesa
Agrícola. Disponível em: <http://www.sindag.com.br/conexao/anteriores/conexao_n22.pdf>, acesso em 03
de maio de 2011.
22 3. POTENCIAL DE LIXIVIAÇÃO DO DIURON EM QUATRO
LATOSSOLOS BRASILEIROS
Diuron leaching potential in four Brazilian latosols
3.1 RESUMO
A eficácia e a dissipação de herbicidas no ambiente são influenciadas pela mobilidade destes compostos que dependem das características físicas e químicas dos solos e dos herbicidas. Dentre os herbicidas de grande uso no Brasil aplicados diretamente no solo e recomendados para diversas culturas se destaca o diuron. Neste trabalho avaliou-se por métodos biológico e cromatográfico o potencial de lixiviação desse herbicida em Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA), Latossolo Vermelho-Amarelo húmico (LVAh), Latossolo Vermelho (LV) e Latossolo Amarelo (LA), com diferentes valores de pH. O experimento foi realizado no esquema de parcelas subdivididas. As parcelas foram constituídas por colunas de PVC preenchidas com os solos: LVA pH 5,0 e pH 5,9; LVAh pH 4,8 e 5,8; LV pH 5,0 e pH 6,2 e LA pH 6,3 e as subparcelas pelas profundidades da coluna (0-5, 5-10, 10-15, 15-20, 20-25, 25-30 cm). O herbicida foi aplicado no topo das colunas; simulando-se, 24 h após, uma chuva de 60 mm. Após a drenagem as colunas foram colocadas na posição horizontal removeu-se a tampa lateral das mesmas para a semeadura da espécie bioindicadora e a coleta das amostras dos solos para análise por cromatografia líquida de alta eficiência. Os sintomas de intoxicação e a matéria seca das plântulas indicadoras foram avaliados aos 21 dias após emergência. Nos solos com os maiores teores de matéria orgânica LVA, LVAh e LA o diuron ficou retido nos primeiros 10 cm de profundidade. A movimentação descendente desse herbicida foi maior no LV, o qual apresentou textura arenosa e baixo teor de matéria orgânica. A elevação do pH reduziu a movimentação do herbicida para camadas superficiais do solo evidenciando maior sorção. O bioensaio mostrou-se eficiente para detectar a presença do diuron, até mesmo em camadas profundas nos solos LVA pH 5,9, LV pH 5,0, LV pH 6,2 e LA pH 6,3, onde o herbicida se encontrava em baixas concentrações.
23 3.2 ABSTRACT
Efficacy and dissipation of herbicides in the environment are influenced by the mobility of these compounds in soil and dependent on the physical and chemical characteristics of soils and herbicides. Among the wide use of herbicides in Brazil applied directly to soil and recommended for different cultures to highlight the diuron. In this work we evaluated biological and chromatographic methods for the leaching potential of this herbicide in Red-Yellow Latosol (LVA), Red Latosol (LV), and Yellow Latosol (LA), with different pH values. The experiment was carried out in a split-plot. The plots were made of PVC columns filled with soils: LVA pH 5.0 and pH 5.9; LVAh pH 4.8 and 5.8; LV pH 5.0 and pH 6.2 and LA pH 6.3 subplots and the depths of the column (0-5, 5-10, 10-15, 15-20, 20-25, 25-30). The herbicide was applied on top of the columns, to simulate 24 hours after a rain of 60 mm. After draining, the columns were dismantled for the sowing of indicator plant (Cucumis sativus) and the collection of soil samples for analysis in high performance liquid chromatography. At 21 days after emergence were evaluated visual intoxication and dry matter of plants. In soils with higher organic matter content LVA, LVAh and LA diuron was held in the first 10 cm depth of the column. The movement of this herbicide was higher in the column of the LV, which has a sandy texture and low organic matter content. The increase in pH reduced the movement of the herbicide in the surface layers of the column with increased sorption. The bioassay was efficient to detect the presence of diuron, even in deep layers of the soil column in LVA pH 5.9, LV pH 5.0, LV pH 6.2 and LA pH 6.3, where the herbicide is found in low concentrations.
24 3.3 INTRODUÇÃO
O controle químico das plantas daninhas é o método mais utilizado na agricultura, principalmente em extensas áreas cultivadas, por ser um método rápido, eficiente e de menor custo. Todavia, o uso intensivo de herbicidas sem o conhecimento de suas interações com o ambiente pode causar sérios problemas de contaminação do solo e da água (Inoue et al., 2003). Atualmente, dentre os defensivos agrícolas utilizados no mundo, os herbicidas são os maiores contaminantes, encontrados em águas superficiais e subterrâneas (Lapworth & Gooddy, 2006; Armas et al., 2007; Bacigalupo & Meroni 2007).
A lixiviação é o movimento descendente do herbicida, juntamente com a água no perfil do solo. Essa depende das características físico-químicas do composto, das características do solo e das condições climáticas (Inoue et al., 2008; Alister et al., 2011). Uma pequena lixiviação dos herbicidas, principalmente aqueles aplicados em pré-emergência é de grande importância para a incorporação superficial no solo destes compostos, pois possibilita que atinjam sementes ou plântulas em germinação favorecendo assim a absorção pelas plantas (Oliveira, 2001). Entretanto, se o processo de lixiviação dos herbicidas no solo for intenso esse pode perder a sua eficiência e causar sério impacto ambiental ao atingir o lençol freático, contaminando reservas de águas subterrâneas (Field et al., 2003, Dores et al., 2009; Alister & Kogan, 2010; Bicalho et al., 2010 ).
O diuron (N-(3,4-dichlorophenyl)-N, N-dimethylurea), pertence ao grupo químico das uréias substituídas. É um herbicida de amplo espectro para o controle de mono e dicotiledôneas, podendo ser aplicado em pré e pós-emergência inicial das plantas daninhas. O diuron está registrado para as culturas do abacaxi, algodão, café, cana-de-açúcar e citros (Rodrigues & Almeida, 2011).
25 dependente do pH (Fontes et al., 2001). Nestes casos, o aumento do pH poderia favorecer a sorção de herbicidas, diminuindo assim a movimentação destes compostos nos solos.
Considerando que os estudos sobre o comportamento de herbicidas nos solos de clima tropical são escassos e que o entendimento da dinâmica destes compostos é de fundamental importância para que se possam recomendar com segurança técnica e ambiental esses produtos, realizou-se este trabalho, com o objetivo de avaliar o potencial de lixiviação do diuron em latossolos, com diferentes valores de pH, empregando bioensaios e cromatografia líquida de alta eficiência.
3.4 MATERIAL E MÉTODOS
O experimento foi conduzido em casa de vegetação, no Departamento de Fitotecnia da Universidade Federal de Viçosa. Foram utilizados quatro latossolos de diferentes localidades: Latossolo Amarelo (LA) do município de Sooretama - ES; Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA) do município de Viçosa - MG; Latossolo Vermelho-Amarelo húmico (LVAh) do município de Viçosa - MG e Latossolo Vermelho (LV) município de Três Marias - MG. As amostras dos solos foram coletadas na profundidade de 0 a 20 cm.
Foram utilizados solos com dois valores de pH, sem a correção da acidez (pH natural) e com a correção (pH próximo a 6,0), com exceção do LA, cujo pH encontrava-se próximo de 6,0 em condições naturais. O pH foi corrigido, com base em curvas de neutralização com CaCO3, para cada latossolo. As
26 Tabela 1. Resultados das análises químicas das amostras dos latossolos antes e depois da correção do pH
pH P K Ca2+
Mg2+
Al3+
H+Al (t) V M MO Solos
H2O -mg dm-3- --- cmolc dm-3 --- ----%--- dag kg-1
LVA 5,0 3,5 50 0,8 0,3 0,8 8,91 2,18 13 37 3,7
LVA 5,9 3,5 50 3,5 0,3 0 8,25 3,83 32 0 3,7 LVAh 4,8 2,0 46 0,6 0,7 1,4 10,73 2,82 12 50 4,3 LVAh 5,8 2,0 46 4,0 0,7 0,0 6,77 4,61 41 0 4,3
LV 5,0 0,8 14 0,2 0,0 0,4 3,30 0,64 7 63 0,8
LV 6,2 0,8 14 1,1 0,0 0,0 1,48 1,16 44 0 0,8
LA 6,3 9,6 110 2,9 1,0 0,0 1,32 4,18 76 0 2,2
Análises realizadas no Laboratório de Análises de Solo Viçosa, segundo a metodologia da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária – EMBRAPA (1997); (t) = capacidade de troca catiônica efetiva; V = saturação por bases; m = Saturação por Al+3; MO = matéria orgânica.
Tabela 2. Resultados das análises físicas e classificação textural das amostras dos latossolos
A. Grossa A. Fina Silte Argila Solos --- dag kg-1
--- Classe Textural
LVA 15 12 4 69 Muito Argiloso
LVAh 23 13 5 59 Muito Argiloso
LV 36 36 1 27 Franco Argilo Arenoso
LA 60 19 1 20 Franco Arenoso
Utilizou-se o esquema de parcela subdivididas, no delineamento inteiramente casualizado, com quatro repetições. As parcelas foram constituídas por colunas de PVC de 10 cm de diâmetro por 30 cm de comprimento preenchidas com os respectivos solos (LVA pH 5,0; LVA pH 5,9; LVAh pH 4,8; LVAh pH 5,8; LV pH 5,0; LV pH 6,2 e LA pH 6,3), e as subparcelas pelos diferentes segmentos da coluna (0-5, 5-10, 10-15, 15-20, 20-25 e 25-30 cm), mais uma testemunha para cada solo.
27 Posteriormente, foi feita a aplicação do diuron, no topo das colunas, na dose de 4 kg ha-1, utilizou-se um pulverizador pressurizado a CO2, equipado com
dois bicos TT 110.02, espaçados de 0,5 m, mantidos a pressão de 25 lb pol-2, e volume de calda de 150 L ha-1. Doze horas após a aplicação do herbicida, estando as colunas ainda na posição vertical, procedeu-se a simulação da chuva com a aplicação de lâmina única de 60 mm, por 4 horas. Foram instalados quatro pluviômetros acoplados nas paredes laterais das colunas com o propósito de se aferir a precipitação.
Após isso, as colunas permaneceram novamente por 72 h na posição vertical, sendo em seguida colocadas na posição horizontal. Nessa ocasião fez-se a abertura lateral e o seccionamento do solo de cada coluna a cada 5 cm com lâmina de PVC, de forma a evitar que o sistema radicular das plantas indicadoras crescesse além de um segmento. Em cada segmento da coluna foram retiradas amostras de solo que foram secas ao ar, peneiradas em malha de 2,0 mm, para posterior análise por cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE). Em seguida, procedeu-se o ensaio biológico, que consistiu em semear três sementes de pepino (Cucumis sativus) por segmento, como planta indicadora da presença do diuron. A umidade do solo nas colunas durante a realização deste ensaio foi mantida por meio de irrigações diárias, mantendo-se o solo próximo à capacidade de campo.
Aos 21 dias após a emergência (DAE) da espécie indicadora foram avaliados: o índice de intoxicação das plantas de pepino, sendo atribuídas notas de 0 (ausência de intoxicação) a 100 (morte da planta) de acordo com escala da EWRC (1964) modificada. Posteriormente, as plantas foram seccionadas rente ao solo e acondicionadas em sacos de papel. Esses foram levados para secagem, em estufa de circulação forçada de ar (70 ± 2 ºC) até atingir massa constante, sendo determinada posteriormente a matéria seca das plantas.
A extração do herbicida das amostras de solo foi realizada de acordo com a metodologia descrita por Kasozi et al., (2010). Para validação da metodologia utilizada, foram realizados testes de extração e em seguida a quantificação dos extratos por CLAE, sendo avaliados os seguintes parâmetros analíticos: seletividade, linearidade, limites de detecção e quantificação, precisão e exatidão de acordo com as recomendações do INMETRO (2003) e ANVISA (2003).
28 metanol aos tubos. Estes foram submetidos à agitação vertical por três horas. Em seguida, foram centrifugados por 7 min. a 2.260 g, para a decantação das partículas e limpeza do extrato. O sobrenadante foi retirado e ao resíduo adicionado mais 10 mL de metanol. Os tubos foram novamente agitados (2 h) e centrifugados (7 min.) e os extratos das duas etapas foram combinados (20 + 10 mL de metanol). Retirou-se 1,5 mL da mistura dos extratos, filtrou-se em membrana de 0,45 µm de poro, diretamente em vidros “vials”, os quais foram submetidos à análise por CLAE.
A determinação do diuron foi realizada pelo sistema de cromatografia líquida de alta eficiência, modelo Shimadzu LC 20AT, detector UV-Vis (Shimadzu SPD 20A), coluna C18 de aço inox (Shimadzu VP- ODS Shim-pack
150 mm x 4,6 mm d.i.). A solução estoque do herbicida foi preparada a partir do padrão com 99,0% de pureza, na concentração de 1.000 mg L-1 em metanol e as soluções de trabalho preparadas a partir desta.
As condições cromatográficas para a análise foram fase móvel: água e acetonitrila na proporção 50:50 (v/v) respectivamente, fluxo: 0,8 mL min-1; volume de injeção: 20 µL; temperatura da coluna: 30 oC; comprimento de onda: 254 nm; e tempo de retenção de aproximadamente 7 min. A quantificação foi realizada pela comparação das áreas obtidas nos cromatogramas pelo método de calibração externa. As curvas analíticas do diuron foram feitas nas concentrações de 0,0132 à 1,6 mg L-1.
29 3.5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
3.5.1 Validação do método de extração do diuron
A seletividade foi avaliada comparando os cromatogramas de extratos de matrizes isentas de diuron com os cromatogramas de extratos dos solos fortificados com o herbicida na concentração de 5 mg kg-1. Nos cromatogramas dos extratos dos solos não se observou a presença de picos interferentes para o tempo de retenção do diuron (aproximadamente 7 min.), demonstrando assim a seletividade do método (Figuras 1, 2 e 3).
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0 7.5
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0 7.5
mV
Detector A:254nm
Figura 1. Cromatogramas de extratos de solos: LVA – Latossolo Vermelho Amarelo, pH 5,0 e pH 5,9, isentos e fortificados com diuron (5,0 mg kg-1) respectivamente, tempo de retenção de aproximadamente 7 min.
LVA pH 5,9
LVA pH 5,9 LVA pH 5,0
LVA pH 5,0
30
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0 7.5 10.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0 7.5 10.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0 7.5
mV
Detector A:254nm
Figura 2. Cromatogramas de extratos de solos: LVAh – Latossolo Vermelho-Amarelo húmico LVAh pH 4,8 e LVAh pH 5,8; LV – Latossolo Vermelho, LV LV pH 6,2, isentos e fortificados com diuron (5,0 mg kg-1) respectivamente, tempo de retenção de aproximadamente 7 min.
LVAh pH 4,8
LVAh pH 5,8
LVAh pH 5,8
LV pH 5,0
LV pH 5,0
Resposta do dectector
31
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0 7.5
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0
mV
Detector A:254nm
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 min
0.0 2.5 5.0 7.5 10.0
mV
Detector A:254nm
Figura 3. Cromatogramas de extrato do LV – Latossolo Vermelho, LV pH 6,2, e LA – Latossolo Amarelo, LA pH 6,3 isentos e fortificados com diuron (5,0 mg kg
-1
) respectivamente, tempo de retenção de aproximadamente 7 min.
A linearidade é a capacidade de o método fornecer resultados diretamente proporcionais à concentração do composto em análise, dentro da faixa de estudo (Ribani et al., 2004). A faixa de trabalho foi construída para as concentrações de 0,0132 a 1,6 mg L-1 em metanol. Todos os solos foram fortificados com o diuron em diferentes concentrações (0,0132 a 1,6 mg L-1) e submetidos às etapas de extração e analisadas por CLAE para construção de suas respectivas curvas analíticas.
A curva analítica do diuron em metanol está apresentada na figura 4, e as equações das curvas analíticas para os solos estudados estão na tabela 3. Os coeficientes de determinação encontrados são maiores que 0,99 o que indica um bom ajuste dos dados de acordo com a ANVISA (2003); INMETRO (2003) e Ribani et al., (2004).
LA pH 6,3 LA pH 6,3
Resposta do dectector
LV pH 6,2
32
Concentração do diuron (mg L-1)
0,0 0,4 0,8 1,2 1,6
Ár
ea
0,0 5,0e+4 1,0e+5 1,5e+5 2,0e+5 2,5e+5
0,999 r 6x 133247,526 1071,8902
-Yˆ= + 2=
Figura 4. Curva analítica do diuron em metanol.
Tabela 3. Equações da curvas analíticas e coeficiente de determinação (r2) nos solos estudados
Solos Equações Coeficiente de
determinação (r2) LVA pH 5,0 Yˆ = 213,2068 + 120353,6723x 0,999 LVA pH 5,9 Yˆ = 1098,0323 + 119620,3577x 0,999 LVAh pH 4,8 Yˆ = 1199,4191 + 122541,0787x 0,999 LVAh pH 5,8 Yˆ = 1513,4583 + 120972,0356x 0,999 LV pH 5,0 Yˆ = 1386,5096 + 118889,6720x 0,999 LV pH 6,2 Yˆ = 872,1714 + 119793,9581x 0,999 LA pH 6,3 Yˆ = 1767,8341 + 121919,9577x 0,999
LVA – Latossolo Vermelho Amarelo; LA – Latossolo Amarelo; LV – Latossolo Vermelho; LVAh – Latossolo Vermelho-Amarelo húmico.
33 Tabela 4. Limites de detecção e quantificação do diuron para os solos avaliados em mg L-1 e mg kg-1
Solos Limite de
detecção (mg L-1)
Limite de quantificação
(µg L-1)
Limite de detecção (µg kg-1)
Limite de quantificação
(µg kg-1)
LVA pH 5,0 0,005 0,0165 0,0300 0,0990
LVA pH 5,9 0,005 0,0165 0,0300 0,0990
LVAh pH 4,8 0,005 0,0165 0,0300 0,0990
LVAh pH 5,8 0,005 0,0165 0,0300 0,0990
LV pH 5,0 0,004 0,0132 0,0240 0,0792
LV pH 6,2 0,004 0,0132 0,0240 0,0792
LA pH 6,3 0,004 0,0132 0,0240 0,0792
LVA – Latossolo Vermelho Amarelo; LVAh – Latossolo Vermelho-Amarelo húmico; LV – Latossolo Vermelho; LA – Latossolo Amarelo.
A precisão representa a dispersão entre ensaios independentes, repetidos de uma mesma amostra, amostras semelhantes ou padrões, sob condições definidas (INMETRO, 2003). A avaliação deste parâmetro foi realizada em dois níveis: repetitividade e precisão intermediária.
A repetitividade representa a concordância entre os resultados de medições sucessivas de um mesmo método, efetuadas sob as mesmas condições de medição (Ribani et al., 2004). Os coeficientes de variação para o ensaio de repetitividade foram baixos, variando entre 2,84 e 6,78% (Tabela 5), os coeficientes de variação aceitáveis são de até 20% para amostras complexas (Ribani, 2004).
Tabela 5. Percentagens de recuperação e coeficientes de variação (CV) obtidos após sete extrações em amostras de solos fortificadas com diuron
Solos Concentração (µg L-1)1/
Percentagem de recuperação
Coeficiente de variação (%)
LVA pH 5,0 33,0 107,50 ± 6,01 5,59
LVA pH 5,9 33,0 104,33 ± 2,96 2,84
LVAh pH 4,8 33,0 105,01 ± 4,51 4,30
LVAh pH 5,8 33,0 97,09 ± 3,02 3,11
LV pH 5,0 26,4 102,84 ± 5,01 4,88
LV pH 6,2 26,4 97,14 ± 2,78 2,86
LA pH 6,3 26,4 91,05 ± 6,18 6,78
1/
Concentrações correspondentes a 2 vezes o limite de quantificação do diuron. LVA – Latossolo Vermelho Amarelo; LVAh – Latossolo Vermelho-Amarelo húmico; LV – Latossolo Vermelho; LA – Latossolo Amarelo.
34 coeficientes de variação (CV) em três dias diferentes (1º, 7º e 14º dia) para uma concentração de 2 vezes o limite de quantificação para o método em cada solo. Os coeficientes de variação para os diferentes solos foram menores que 7,4%, indicando que o método apresenta boa precisão intermediária (Tabela 6).
Tabela 6. Percentagens de recuperação e coeficientes de variação (CV) obtidos após análise em diferentes dias, pelo mesmo analista, na concentração do diuron de duas vezes o limite de quantificação
Percentagem de recuperação Solos Concentração
(µg L-1)1/ 1º dia 7º dia 14º dia
CV (%)
LVA pH 5,0 33,0 107,50 ± 6,01 104,61 ± 1,29 108,21 ± 1,76 3,46
LVA pH 5,9 33,0 104,33 ± 2,96 106,19 ± 2,41 109,47 ± 2,87 3,19
LVAh pH 4,8 33,0 105,01 ± 4,51 109,91 ± 1,54 111,36 ± 4,10 2,97
LVAh pH 5,8 33,0 97,09 ± 3,02 109,94 ± 4,74 110,05 ± 3,73 6,51
LV pH 5,0 26,4 102,84 ± 5,01 104,24 ± 2,02 109,57 ± 4,55 4,56
LV pH 6,2 26,4 97,14 ± 2,78 105,89 ± 1,65 108,55 ± 2,82 5,32
LA pH 6,3 26,4 91,05 ± 6,18 102,99 ± 2,71 106,09 ± 4,15 7,39
1/
Concentrações correspondente a 2 vezes o limite de quantificação do diuron. LVA – Latossolo Vermelho Amarelo; LVAh – Latossolo Vermelho-Amarelo húmico; LV – Latossolo Vermelho; LA – Latossolo Amarelo.
A exatidão do método representa a proximidade dos resultados obtidos com sua aplicação, em relação ao valor verdadeiro (ANVISA, 2003). Para esse estudo utilizou-se de ensaios de recuperação (%R), onde a recuperação é definida, segundo o Inmetro (2003), como a proporção da quantidade de substância de interesse, previamente adicionada à matriz, que é extraída e passível de ser analisada. Os ensaios de recuperação foram realizados com concentrações finais dos extratos de aproximadamente 1, 2 e 10 vezes o limite de quantificação do método para cada solo.
35 Tabela 7. Percentagem de recuperação do diuron e coeficiente de variação nas concentrações finais dos extratos nas concentrações 16,5, 33,0 e 165,0 µg L-1 para os diferentes solos
Solos Concentração (µg L-1) 1/
Percentagem de recuperação
Coeficiente de variação (%)
16,5 90,99 ± 0,74 0,82
LVA pH 5,0 33,0 107,50 ± 6,01 5,59
165,0 105,69 ± 2,11 2,00
16,5 92,99 ± 1,61 1,74
LVA pH 5,9 33,0 104,33 ± 2,96 2,84
165,0 104,17 ± 1,68 1,62
16,5 104,51 ± 7,67 7,34
LVAh pH 4,8 33,0 105,01 ± 4,51 4,30
165,0 100,79 ± 4,94 4,90
13,2 86,96 ± 2,34 2,70
LVAh pH 5,8 26,4 97,09 ± 3,02 3,11
132,0 104,04 ± 0,66 0,63
13,2 101,39 ± 3,27 3,22
LV pH 5,0 26,4 102,84 ± 5,01 4,88
132,0 100,97 ± 1,08 1,07
13,2 94,46 ± 3,43 3,63
LV pH 6,2 26,4 97,15 ± 2,78 2,86
132,0 103,21 ± 1,61 1,56
13,2 87,67 ± 3,76 4,28
LA pH 6,3 26,4 91,07 ± 6,18 6,78
132,0 98,14 ± 1,21 1,23
1/
Concentrações correspondente a 1, 2 e 10 vezes o limite de quantificação do diuron.
LVA – Latossolo Vermelho Amarelo; LVAh – Latossolo Vermelho-Amarelo húmico; LV – Latossolo Vermelho; LA – Latossolo Amarelo.
3.5.2 Lixiviação do diuron
36 movimentação do diuron até 15 cm de profundidade com simulação de chuva de 80 mm em Latossolo Vermelho com simulação de várias intensidades de chuva.
Tabela 8. Intoxicação de plantas de pepino cultivadas em amostras de solo, coletadas a diferentes profundidades da coluna, tratadas com diuron e submetidas a precipitação de 60 mm de chuva
Solos Profundidades
na coluna (cm)
LVA pH 5,0
LVA pH 5,9
LVAh pH 4,8
LVAh pH 5,8
LV pH 5,0
LV pH 6,2
LA pH 6,3
---Intoxicação
(%)---0-5 82,5A 92,5 A 85,0 A 92,5 A 100,0 A 100,0 A 100,0 A 5-10 22,5 C 2,5 C 17,5 C 10,0 C 97,5 A 62,5 B 15,0 C
10-15 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 15,0 A 2,5 A 0,0 A
15-20 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A
20-25 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A
25-30 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A
CV (%) da parcela 54,63
CV (%) da subparcela 44,19
LVA – Latossolo Vermelho Amarelo; LVAh – Latossolo Vermelho-Amarelo húmico; LV – Latossolo Vermelho; LA – Latossolo Amarelo. Médias seguidas pelas mesmas letras maiúsculas na linha, não diferem entre si pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade.
Com o aumento do pH dos solos verificou-se redução do sintomas de intoxicação das plantas bioindicadoras, que foi mais evidente a partir de 5 cm de profundidade no LV (Figura 4). Nos solos tropicais, por serem mais intemperizados, predominam-se cargas elétricas dependentes do pH (Lindsay, 2001), favorecendo a maior capacidade de trocas catiônica quando é feita a calagem (Tabela 1). O aumento do pH tende a favorecer a retenção do herbicida ao complexo argilomineral, diminuindo assim a sua presença na solução do solo e consequentemente a sua movimentação.
37
Profundidade (cm)
0 5 10 15 20 25
In to x icação ( % ) 0 20 40 60 80 100 0,99 R ) p(-0,7670x 629,3619ex Yˆ 5,9 pH LVA 0,99 R ) p(-0,2846x 168,6813ex Yˆ 5,0 pH LVA 2 2 = = = = Profundidade (cm)
0 5 10 15 20 25
In to x icação ( % ) 0 20 40 60 80 100 0,9 R ) p(-0,4494x 284,5604ex Yˆ 5,8 pH LVAh 0,9 R ) p(-0,3312x 194,8321ex Yˆ 4,8 pH LVAh 2 2 = = = = Profundidade (cm)
0 5 10 15 20 25 3
In to x ic ação ( % ) 0 20 40 60 80 100 1,00 R 1,2021)) -8,0836)/ -exp(-(x 1 100,9610/( Yˆ 6,2 pH LV 1,00 R 0,9267)) -10,8925)/ -exp(-(x 1 100,0092/( Yˆ 5,0 pH LV 2 2 = + = + = = Profundidade (cm)
0 5 10 15 20 25
In to x icação ( % ) 0 20 40 60 80 100 0,99 R ) p(-0,3879x 263,8269ex Yˆ 6,3 pH
LA = 2=
Figura 4. Intoxicação de plantas de pepino, cultivadas em amostras dos solos: A - Latossolo Vermelho Amarelo (LVA), B - Latossolo Vermelho Amarelo húmico (LVAh), C - Latossolo Vermelho (LV) e D - Latossolo Amarelo (LA), coletadas a diferentes profundidades da coluna, tratadas com diuron e submetidas à precipitação de 60 mm de chuva.
A movimentação do diuron foi avaliada por Bicalho et al., (2010) em um solo cultivado com cana-de-açúcar, durante dois anos de aplicação, o herbicida atingiu 100 cm de profundidade em concentrações baixas (0,07 μg g-1de solo) entretanto, a maior parte do herbicida ficou retida nas camadas superficiais do solo o que foi atribuído a sua baixa solubilidade e à maior presença de matéria orgânica nas camadas superficiais do solo.
A molécula do diuron apresenta propriedades físico-químicas que a conferem características hidrofóbicas, o que pode favorecer interações hidrofóbicas entre o diuron e a matéria orgânica do solo (Inoue et al., 2008). A matéria orgânica é um dos principais componentes na sorção do diuron (Gonzáles-Pradas et al., 1998; Liu et al., 2010). Em função disso, observou-se que os solos em que diuron teve menor movimentação descendente, LVA, LVAh e
D C
38 LA, são os solos que apresentam os teores mais elevados de matéria orgânica (Tabela 1).
A movimentação dos herbicidas no perfil do solo tem implicações direta na contaminação das águas subsuperficiais. Quando estes compostos são retirados das camadas superficiais do solo, onde há maior teor de matéria orgânica e atividade microbiana, a sua persistência no ambiente pode ser prolongada (Costa et al., 2000; Silva et al., 2010). Principalmente para herbicidas como diuron em que degradação microbiana é a sua principal via de dissipação no solo (Prata et al., 2001).
Para o acúmulo da matéria seca de pepino em relação à testemunha (Tabela 9 e Figura 5) observou-se resultados semelhantes aos observados na avaliação visual de intoxicação, sendo esta mais sensível, pois é comum em curto intervalo de tempo, as plantas apresentarem sintomas evidentes de intoxicação por herbicidas sem alterar sua taxa de crescimento. Além disso, subdoses dos herbicidas podem afetar positivamente o acúmulo de matéria seca das plantas, podendo tornar esta variável pouco precisa (Freitas et al., 2010).
Tabela 9. Percentagem de matéria seca da parte aérea de plantas de pepino em relação a testemunha, cultivadas em amostras de solo, coletadas a diferentes profundidades da coluna, tratadas com diuron e submetidas à precipitação de 60 mm de chuva
Solos
Profundidades na coluna
(cm)
LVA pH 5,0
LVA pH 5,9
LVAh pH 4,8
LVAh pH 5,8
LV pH 5,0
LV pH 6,2
LA pH 6,3
---% de matéria seca em relação à testemunha---
0-5 18,5 A 11,9 A 21,6 A 21,1 A 0,0 A 0,0 A 0,0 A 5-10 78,5 A 103,5 A 81,9 A 104,2 A 0,0 C 42,3 B 72,6 A 10-15 92,7 B 105,3 AB 88,4 B 111,8 A 83,5 B 131,1 A 84,7 B 15-20 95,8 A 106,6 A 85,9 A 104,3 A 110,3 A 106,8 A 107,8 A 20-25 90,2 A 111,3 A 103,5 A 107,0 A 110,5 A 116,4 A 117,1 A 25-30 103,1 A 101,0 A 107,5 A 122,8 A 117,3 A 111,3 A 108,4 A
CV (%) da parcela 15,31
CV (%) da subparcela 18,76
